隨著我國城市化進程的加快，污水處理和污泥處置問題日益凸顯。北京市為應對這一問題，已建成并穩定運行5座采用“熱水解-厭氧消化-板框脫水”技術路線的污泥處理中心。盡管該工藝路線在實現污泥穩定化、資源化和無害化方面取得了成效，但在實際工程應用中仍存在一些問題。例如，熱水解過程中產生的可溶性難降解化合物經過厭氧消化處理后，通過濾液回流到污水廠，導致出水COD濃度增加。這限制了熱水解技術的應用。
溫度是影響熱水解過程的關鍵因素。一方面，熱水解溫度會影響污泥細胞的破壁效果及后續生物降解過程；另一方面，溫度還會影響難降解化合物產生的速率和路徑。研究發現，熱水解溫度每升高10℃，褐變速率可提高2~4倍。Zhang等研究發現，170℃熱水解使污泥中難降解的溶解性COD（SCOD）濃度由1.7g/L升高至3g/L。工程化研究發現，對于污水處理規模為10×104m3/d、污泥處理量為25.44t/d（以VS計）的污水廠，130℃熱水解與厭氧消化聯用可使出水COD從41mg/L提高到44mg/L，當溫度升至170℃時出水COD增加至56mg/L；在未配置厭氧消化系統、污水處理規模為20×104m3/d、污泥處理量為39.04t/d（以VS計）的污水廠，采用130和170℃熱水解結合厭氧消化后，出水COD由原來的48mg/L提升至50和59mg/L。大量研究表明，熱水解預處理通過破壞污泥有機物結構可顯著提升其生物可降解性。在130~170℃區間內，隨著熱水解溫度升高，沼氣產率逐漸增加，如甲烷產率可以提升17%~27%。
目前，工程應用中的熱水解溫度為160℃，關于降低溫度對厭氧消化運行穩定性及難降解化合物生成的影響研究尚不充分。為此，探討了降低熱水解溫度對污泥理化性質、厭氧消化過程以及難降解COD的影響；同時，評估了不同熱水解溫度下，污泥厭氧消化后的濾液回流到污水廠時對出水COD的影響，旨在為優化污泥熱水解溫度提供參考。
1、材料與方法
1.1 污泥來源及性質
將北京市某再生水廠的初沉污泥和剩余活性污泥混合，經過離心脫水后得到預脫水污泥（RS），其中初沉污泥與剩余活性污泥的總固體（TS）之比約為6∶4；厭氧消化試驗的接種污泥取自該再生水廠污泥處理中心已穩定運行的消化池。預脫水污泥和接種污泥的性質見表1（TVFAs以COD計）。
1.2 試驗方法
研究采用的試驗流程如下：
①采用中試規模的熱水解裝置對預脫水污泥進行熱水解。所用工藝為Cambi熱水解工藝，包含熱水解和閃蒸過程；間歇式運行，每個批次操作包括蒸汽產生、進料、熱水解反應、閃蒸反應、排料等步驟；熱水解溫度分別設置為110、120、130、140、150、160和170℃，時間設置為30min。
②厭氧消化的基質污泥分別為預脫水污泥及110、120、130、140、150、160和170℃熱水解污泥。試驗前用自來水將基質污泥的TS稀釋到8%左右后置于4℃冰箱備用，并在該TS條件下進行理化指標檢測。
③采用有效容積為400mL的厭氧瓶進行產沼氣潛力測試（BMP）。接種污泥和基質污泥的VS接種比為1∶1，即先取新鮮的接種污泥250g置于厭氧瓶中，后取150g稀釋后的基質污泥置于厭氧瓶中。最后向厭氧瓶中充入氮氣2min，形成厭氧環境后立即用帶有微型攪拌器的膠塞密封，并開啟攪拌器。空白組只加入250g接種污泥。厭氧瓶置于40℃的水浴鍋中，并與1L的集氣袋連接，根據產氣情況每1~5d測量氣袋內沼氣產量。厭氧消化的累積產氣潛能采用修正的Gompertz模型進行擬合。
1.3 出水COD核算方法
以北京市再生水廠A為例核算不同溫度熱水解污泥厭氧消化后，濾液回流到污水處理單元對出水COD的影響。該廠污水處理規模為100×104m3/d，污泥采用“熱水解-厭氧消化-板框脫水”工藝處理，根據2024年運行數據，濾液產量為1.80m3/t（污泥含水率以80%計）。出水COD計算方法如下：
式中：CODTHP為濾液回流到污水處理單元后，污水廠出水COD濃度，g/m3；COD1為濾液不回流至污水處理單元時，污水廠出水COD濃度，參考北京城市排水集團沒有污泥處理中心的污水廠出水水質，該值為13g/m3；Q1為污水處理量，m3/d；Q2為污泥板框脫水濾液量，m3/d；RCOD為污泥厭氧消化后濾液中難降解COD濃度，g/m3。
1.4 分析項目及方法
采用苯酚-硫酸法測定多糖；采用Folin-酚法測定蛋白質；TS、VS、SS、VSS、氨氮、TCOD和SCOD采用《水和廢水監測分析方法》（第4版）進行檢測；VFAs采用島津GC-2010Plus氣相色譜儀測定；難降解COD按照文獻中的方法進行測定，對濾液曝氣5d后使用OxiTop®IS6BOD儀測定COD，所得值即為難降解COD濃度。厭氧消化后污泥中難降解COD濃度需扣除接種污泥即空白組的影響。
TS從物質成分來看可以分為無機溶解性固體（FDS）、無機不溶性固體（FSS）、有機溶解性固體（VDS）和VSS，其數量關系如下：
因此，在熱水解過程中只要獲得污泥的TS、VS、SS和VSS，就可推知其他參數。
1.5 數據與分析
試驗中所有指標檢測均為3組平行。數據整理、計算與制圖等采用軟件EXCEL2019，動力學方程擬合采用軟件Origin2019。
2、結果與討論
2.1 熱水解對污泥COD的影響
圖1展示了熱水解處理對污泥TCOD和SCOD的影響。隨著熱水解溫度的升高，污泥的TCOD濃度呈現輕微下降趨勢。當溫度升至170℃時，TCOD濃度為84.9g/L，相較于預脫水污泥的88.3g/L，下降了3.85%。這一結果與Li等人報道的在180℃時TCOD降低3.9%的結論相一致。TCOD濃度下降主要歸因于加熱過程中部分有機物發生了氣化。熱水解使SCOD濃度顯著提升，從預脫水污泥的6.2g/L增至170℃熱水解的31.5g/L，且SCOD濃度與溫度呈顯著正相關（R2=0.9853），即：溫度每升高10℃，SCOD平均增加約3.4g/L。高溫可有效破壞細胞結構，促使細胞內物質釋放，并有助于大分子有機物水解。SCOD/TCOD值是衡量有機物溶解程度的指標，線性擬合發現，在110~170℃區間內該值與溫度呈顯著線性關系（R2=0.9862）。預脫水污泥的SCOD/TCOD約為7.0%，110和170℃時分別為13.0%、37.1%，即每升高10℃，約有4%的TCOD轉化為SCOD。這與Bougrier等的研究結果一致，在200℃以下，SCOD濃度隨熱水解溫度升高而增加。
2.2 熱水解對污泥可溶性有機物的影響
可溶性蛋白質和多糖是SCOD的重要組成部分。圖2展示了熱水解對污泥蛋白質和多糖濃度（分別記作CODpr和CODpo）的影響。在預脫水污泥中，可溶性蛋白質濃度僅為1.0g/L（以COD計）；當熱水解溫度為110、170℃時，可溶性蛋白質濃度分別上升至7.0和14.7g/L。污泥中可溶性多糖的濃度較低，其中，預脫水污泥的可溶性多糖濃度僅為0.2g/L（以COD計）；當熱水解溫度為110、170℃時，其濃度分別升高至0.8和2.5g/L。這一結果與之前研究報道一致。溫度低于140℃時，蛋白質濃度的增幅較為平緩，每升高10℃增加約0.8g/L；超過150℃后，增速顯著加快，每升高10℃增加約1.8g/L。與此不同的是，在110~170℃內多糖的溶解速率均相近，即每升高10℃增加約0.3g/L。有研究表明，在120~180℃范圍內，隨熱水解溫度升高可溶性蛋白質濃度增加；但在195~210℃時其濃度降低，這是因為美拉德反應速率加快，更多的蛋白質和多糖被消耗。本研究中，在110℃時可溶性蛋白質和多糖在SCOD中占比最高，且隨溫度升高而降低。董璐也發現，原污泥中類蛋白物質的比例為52.30%，而在經過180℃處理后的污泥中，這一比例降至27.72%。可見，隨著溫度升高，美拉德反應速率加快，導致更多的多糖和蛋白質被消耗。
2.3 熱水解對污泥VFAs的影響
熱水解污泥的VFAs分布見圖3。預脫水污泥的VFAs濃度（以COD計）為1761mg/L，隨著熱水解溫度的升高，VFAs濃度逐漸增加，經過110~170℃熱水解后VFAs濃度分別提升了18.4%、32.0%、42.7%、50.9%、61.9%、78.4%和88.6%。這與劉研萍等人的研究相符，隨著熱水解溫度的繼續提升，VFAs濃度在190℃時達到峰值，而當溫度升至200℃時VFAs濃度開始下降。這表明，雖然VFAs濃度隨熱水解溫度升高而增加，但這種上升趨勢并非無限持續。在本研究中，盡管VFAs濃度逐漸升高，但VFAs/SCOD值顯著降低，預脫水污泥的VFAs/SCOD為28.4%，經過170℃熱水解后降低到10.5%。這表明，盡管高溫促進了有機物的溶解，但其向VFAs的轉化效率逐漸下降。高溫下，SCOD中的可溶性蛋白質和多糖更易參與縮合反應，生成難降解的類黑精等產物，而非進一步水解為VFAs。此外，高溫可能加速短鏈脂肪酸的揮發或氧化，導致VFAs凈積累量受限。
2.4 熱水解對污泥固體分布的影響
污泥中的有機物可以用VS來表示，預脫水污泥的VS/TS為58.8%，且隨著熱水解溫度升高，部分有機物的氣化損失導致VS/TS略有下降。在170℃時該比例降至最低值（56.6%），比預脫水污泥降低了2.2%。這一變化與TCOD的降低趨勢相似。預脫水污泥的VSS/VS為82.1%，這說明污泥中有機物以不可溶性有機物為主。如圖4所示，隨著溫度的升高，污泥的VSS/TS逐漸降低，從48.3%降低到41.3%；VDS/TS逐漸升高，從10.5%升高至15.6%。通過皮爾遜相關性分析，VDS/TS與SCOD呈極顯著正相關（r=0.968，p<0.01），VDS每增加1%可產生5.0g/L的SCOD。這說明高溫增強了固態有機物向溶解性組分的轉化，從而顯著促進了SCOD的增長。FSS/TS從40.4%降低到37.7%，FDS/TS從0.7%升高到了5.4%。這些數據表明，在熱水解過程中，雖然污泥中的有機和無機固體物質都會發生溶解，但主要是有機物的溶解。
2.5 熱水解對污泥產沼氣的影響
不同熱水解溫度下，單位污泥（以VS計）累積產氣情況如圖5所示。污泥厭氧消化10d后基本不再產氣，與之前報道的熱水解污泥BMP試驗結果基本一致。預脫水污泥的累積沼氣產率為345L/kg，大于文獻中報道的202L/kg。這是因為預脫水污泥中含有初沉污泥，初沉污泥的沼氣產率遠高于剩余污泥。經過110~170℃熱水解后，沼氣產率分別為368、394、401、418、442、473、513L/kg。盡管沼氣產率隨熱水解溫度升高整體呈上升趨勢，但其增速呈現明顯的階段性特征：110~140℃時，每升高10℃可使產氣率提高16.6L/kg；超過150℃后，每升高10℃對應的產氣率增幅提升至28.8L/kg。這表明在較高溫度下，沼氣的生成效率更高。但也有研究發現，當熱水解溫度超過180℃時，沼氣產率開始降低。這是因為溫度過高時產生了更多的難降解物質，對產沼氣具有抑制作用。因此，雖然高溫顯著提升了有機物的生物可利用性，但需權衡與難降解COD生成的矛盾。
采用修正的Gompertz模型對厭氧消化的累積產氣潛能進行了擬合，結果見表2。擬合方程的R2均達到0.997以上，表明試驗數據擬合效果良好。
研究發現，不同熱水解溫度下污泥的厭氧消化產氣遲滯期（λ）在0.17~0.34d之間，顯著低于牛糞厭氧消化的遲滯期。這表明，消化系統能夠迅速適應不同熱水解溫度的污泥，從而實現快速啟動和高效產氣。170℃熱水解污泥的最大產甲烷速率（Rmax）為157.9L/（kg·d），相較于預脫水污泥提高了46.7%。隨著熱水解溫度提高，污泥中的有機物更易被微生物利用，Rmax和最大甲烷產生潛能（Pm）也逐漸提高。這一結果與文獻中的結果相似。
2.6 熱水解溫度對污水廠出水COD的影響
預脫水污泥消化濾液中的難降解COD濃度為1600mg/L，與文獻報道的1700mg/L相近。隨著熱水解溫度的升高，濾液中的難降解COD濃度逐漸增加。經過110~170℃熱水解處理后，難降解COD分別為1781、1958、2062、2142、2277、2735和2888mg/L。熱水解溫度低于150℃時，難降解COD的增加速率低于超過150℃時的增加速率。這主要是因為當溫度超過150℃時，美拉德反應速率會加劇，從而生成更多的難降解物質。然而，Zhang等人研究發現，在170℃下熱水解污泥消化濾液的難降解COD濃度反而低于150℃的，與本研究結果有所不同。這可能是由于不同來源污泥的有機物組成不同，這些差異會影響熱水解效果以及后續的厭氧消化過程，進而影響難降解COD濃度。
根據《地表水環境質量標準》（GB3838—2002）中Ⅳ類水質的要求，污水處理廠出水COD應小于30mg/L。為了在水質波動的情況下也能保證出水達標，實際操作中通常會將控制目標設定在25mg/L以下。圖6展示了不同熱水解溫度條件下，消化污泥濾液對污水廠出水COD的影響。
根據運行數據，該廠每處理1×104m3污水會產生12t含水率為80%的污泥。在滿負荷運行狀態下（1200t/d），厭氧消化濾液直接回流至污水區后出水COD會從13mg/L升高至16.4mg/L；采用110~170℃熱水解厭氧消化后，出水COD分別升高至16.8、17.5、17.6、17.6、17.9、18.9和19.2mg/L。這表明，該廠應用熱水解-厭氧消化技術不僅能夠有效處理其產生的污泥，還具備一定處理其他污水廠污泥的能力。例如，在160℃的熱水解溫度下，每天可以處理2400t含水率為80%的污泥，在170℃下則每天可以處理2300t含水率為80%的污泥。
3、結論
①在110~170℃的溫度范圍內，提升熱水解溫度能顯著增強污泥中有機物的溶解性，進而提升污泥產生沼氣的能力。
②150℃是實現難降解COD與沼氣產率平衡的臨界熱水解溫度，能夠同時兼顧較高的沼氣產率和較低的難降解COD水平。
③在污水處理規模與污泥產量相匹配的污水處理廠中，采用160℃或170℃熱水解溫度不會導致出水COD超標，且具備處理外來污泥的潛力。（來源：北京城市排水集團有限責任公司，北京市污水資源化工程技術研究中心）
